Окислительная деструкция фенолов в системе фенол - H2O2 - H2O - бентонит

n - число измерений,

t _{, n} - коэффициент Стьюдента,

S - стандартное отклонение, вычисляемое по формуле:

, (13)

X_i - значение измеряемого параметра системы,

среднеарифметическое значение измеряемого параметра системы.

Относительная погрешность метода, определенная с надежностью б, равна:

Е_отн=%

Интервальное значение определяемой величины X определяется выражением:

X=±

При построения калибровочных графиков использовали метод наименьших квадратов. Для этого проводили анализ серии эталонных растворов. Результаты этих анализов можно представить в виде системы уравнений:

y₁= a + bх₁

y₂= a + bх₂

y₃= a + bх₃

y_n= a + bх_n

где n- число опытов;

х_i-известная концентрация определяемого вещества в i-том эталоне;

y_i-результат прямых измерений связанных с анализом i-того эталона;

a и b параметры градуировочного графика, которые являются неизвестными величинами. Они вычисляются по формулам:

a = ;

b =

Найденное этим методом уравнение прямой Y= а + bx наилучшим образом удовлетворяет проведенным n измерениям.

Дисперсия, характеризующая рассеяние значений y_i относительно прямой, вычисляется по формуле:

где y_i-результат прямых измерений для i-того эталона,

а Y_i результат, полученный для i-того эталона расчетным путем.

2.2.8 Правила безопасной работы с органическими растворителями

При работе с органическими растворителями следует иметь в виду, что многие из них опасны как соединения, обладающие значительной токсичностью, и что большинство из них являются легковоспламеняющимися. Многие из растворителей весьма летучи и легко образуют с воздухом взрывоопасные смеси. Наиболее часто встречающиеся: бензол, бензин, этилацетат, ацетон, спирты и др [2].

Основные правила работы с органическими растворителями.

1. Работа должна проводиться в вытяжном шкафу

2. Вблизи не должно находиться электроприборов с открытой спиралью и непотушенных горелок.

3. Посуда должна быть чистой и сухой.

4. Недопустимо при опытах с растворителями оставлять рабочее место без присмотра.

5. Запрещается выливать органические растворители в канализацию.

В основе регламентирования концентрации вредных химических соединений в воде, лежат критерии представленные в таблице 4.

Таблица 4. Оценка опасности двухатомных фенолов.

Фенол	Критерии	Значение, мг/л	Класс опасности
Резорцин	ПДКВДР ПДКВ ППКНСР	0,004 0,1 0,1	умеренно опасный
Пирокатехин	ПДКВДР ППКОРЛ ПДКВ	0,04 0,1 0,1	умеренно опасный
Гидрохинон	ППКОРЛ ППКСРВ ППДТ (МНК) ПДКВ	0,2 0,5 10 0,2	малоопасный

ПДК_ВДР - ПДК в воде рыбохозяйственных водоёмов

ПДК_В - ПДК временное

ППК_НСР - ППК не влияющее на санитарный режим водоёма

ППК_ОРЛ - ППК органолептическая

ППД_Т (МНК) - ППК (максимально не действующая концентрация) санитарно-токсикологическая.

2.2.9 Основные правила безопасной работы с компьютером

1. Компьютер, в первую очередь, является электроприбором, поэтому следует соблюдать все правила, касающиеся электроприборов.

2. От монитора следует находиться на расстоянии 40-80 см.

3. При длительной работе следует делать перерывы каждый час на 10 мин и делать упражнения для глаз.

4. Освещение при работе с ПК должно быть дневным.

3. Обсуждение результатов

Для определения содержания фенола, пирокатехина, резорцина и гидрохинона в природной воде, а так же для изучения кинетики окисления двухатомных фенолов в модельных системах использовали метод тонкослойной хроматографии (п 2.2.1, 2.2.2.).

В ходе эксперимента был подобран оптимальный состав растворителя для разделения смеси двухатомных фенолов: бензол - этилацетат в соотношении 9:1 и температура T=60?С.

Экспериментально определенные для указанных фенолов R_f - факторы представлены в таблице 5.

Таблица 5. R_f - факторы, пирокатехина, резорцина и гидрохинона при разделении на пластинах "Silyfol", растворитель бензол : этилацетат =9:1, T=60?С.

Фенол	Средние значения Rf
Пирокатехин	0,5
Гидрохинон	0,06
Резорцин	0,25

Данные, полученные при проведении предварительного анализа качества исследуемой природной воды, представлены в таблице 6.

Таблица 6. Исходные параметры анализируемой природной воды

Исследуемый параметр	Значение	Степень загрязненности [1].
Минерализация	700 мг/л	Повышенная минерализация
рН	5,65	Загрязненная
ХПК	109 мгО2/л	Очень грязная
Наличие ионов металлов переменной валентности (С>10-5 моль/л)	Cu2+	Не обнаружен	Не загрязнена
	Mn2+	Не обнаружен
	Fe3+	Не обнаружен
Исходные концентрации фенолов	фенол	1,2 мг/л	Превышает ПДК
	пирокатехин	48 мг/л	Превышает ПДК
	резорцин	64 мг/л	Превышает ПДК
	гидрохинон	35 мг/л	Превышает ПДК

Из таблицы видно, что исследуемая вода, является повышенно минерализованной, т.е. обладает высокой ионной силой.

Полученное значение ХПК, свидетельствует о наличии загрязнения водоема органическими и неорганическими, легкоокисляемыми веществами, в том числе и фенолами, что подтверждается значением рН в кислой области. В свою очередь кислая среда, замедляет процессы самоочищения в природных водоемах и способствует стабилизации в них органических примесей [31].

Начальная суммарная концентрация фенолов 148,2 мг/л.

Так как содержание фенола (С₆H₅OH) в воде оказалось малым, то в ходе изучения кинетики окисления имеющихся в системе фенолов пероксидом водорода изменение его концентрации не рассматривали.

Вследствие того, что предварительный анализ природной воды показал отсутствие в ней ионов Cu²⁺, Mn²⁺, Fe³⁺, активно катализирующих в концентрациях больших 10^-5 моль/л разложение пероксида водорода, исследуемую окислительную систему (п.2.1.) считали некаталитической.

Кинетические зависимости, полученные при изучении скорости окисления двухатомных фенолов в исследуемых гомогенных и гетерогенных системах с природной водой в присутствии Н₂О₂ представлены на рисунках 2,3,4.



Рис. 2. Кинетика окисления резорцина в системах с природной водой (Vol=0,5 л.)

1- гомогенная - Н₂О(природная)-Н₂О₂(С 10^-2 моль/л)

2- гетерогенная - Н₂О(природная)-Н₂О₂(С 10^-2 моль/л)-бентонит (m=10 г)

Рис. 3. Кинетика окисления пирокатехина в системах с природной водой (Vol=0,5 л.)

1. гомогенная - Н₂О(природная)-Н₂О₂(С 10^-2 моль/л)

2. гетерогенная - Н₂О(природная)-Н₂О₂(С 10^-2 моль/л)-бентонит (m=10 г)

Рис. 4. Кинетика окисления гидрохинона в системах с природной водой (Vol=0,5 л.)

1 гомогенная - Н₂О(природная)-Н₂О₂(С 10^-2 моль/л)

2 гетерогенная - Н₂О(природная)-Н₂О₂(С 10^-2 моль/л)-бентонит (m=10 г)

Из представленных кинетических кривых, с учетом принципа независимости [42], были рассчитаны кинетические параметры процессов окисления каждого из фенолов пероксидом водорода. Результаты приведены в таблице 7.

Таблица 7 Кинетические параметры процессов окисления пирокатехина, резорцина и гидрохинона в модельных гомогенной и гетерогенной окислительных системах с природной и дистиллированной водой

Система	Фенолы	Природная вода	Дистиллированная вода
		Vср , моль/л*ч	Кэф, ч-1	Кэф, ч-1
Гомогенная	Гидрохинон	10,9?10-5	2,40?10-1	_____
	Пирокатехин	0,2?10-5	1,96?10-1	1,19?10-2
	Резорцин	0,1?10-5	1,06?10-1	1,02?10-2
Гетерогенная	Гидрохинон	29•10-5	3,6·10-1	0,54?10-2
	Пирокатехин	0,317•10-5	2,5·10-1	1,40?10-2
	Резорцин	0,14•10-5	3,2·10-1	0,9?10-2

Как видно из таблицы константы скорости окисления фенолов в природной воде, как в гомогенной, так и гетерогенной системах в среднем на порядок выше, чем в дистилляте. Вероятно, такое увеличение скорости окисления фенолов в природной воде, не содержащей каталитически активных примесей, обусловлено реализацией солевых эффектов в системе с высоким значением ионной силы.

В то же время в гетерогенных системах с природной и дистиллированной водой константы скорости в 2-3 раза превышают значения в гомогенных системах. Очевидно, это связано с каталитическим действием бентонита в гетерогенных системах, обусловленным наличием в его структуре слабосвязанных ионов Fe³⁺ , ускоряющих разложение пероксида водорода [44].

Кроме того, на скорость конверсии фенолов в гетерогенных системах оказывают влияние процессы сорбции исследуемых фенолов и продуктов их окисления на границе бентонит-вода [45].

Ранее в нашей лаборатории проводилось изучение адсорбции фенолов на бентоните. Было установлено, что адсорбция фенола, пирокатехина, резорцина и гидрохинона при нормальных условиях предельна и необратима [46]. Рассчитанные по экспериментальным данным в координатах Ленгмюра значения предельной адсорбции фенолов представлены в таблице 8.

Таблица 8 Максимальна адсорбция исследуемых фенолов на бентоните.

	ГиДРОХиНОН	ПиРОКАТЕХиН	РЕЗОРЦИН
А, мг/г	0,31	0,15	0,25

На рисунке 5 приведена диаграмма, показывающая прямую зависимость между значениями максимальной адсорбции исследуемых фенолов на бентоните и скоростью их конверсии в гетерогенной системе с природной водой, что доказывает влияние сорбционных процессов на скорость очистки исследуемых систем.

Рис.5. Влияние адсорбционных процессов на скорость конверсии пирокатехина, резорцина, гидрохинона в гетерогенных модельных системах с природной водой. (Н₂О(природная)-Н₂О₂(С 10^-2 моль/л)-бентонит (m=10 г))

По остаточным концентрациям пирокатехина, резорцина и гидрохинона, была определена суммарная степень конверсии двухатомных фенолов в исследуемых системах за время эксперимента (7 суток). Результаты представлены в таблице 9.

Таблица 9. Суммарная степень конверсии фенолов в модельных системах (t-7сут.)

Системы	Дистиллированная вода, %	Природная вода,%
Гомогенная Н2О2(С 10-2 моль/л)	20	36
Гетерогенная Н2О2(С 10-2 моль/л)-бентонит (m=10 г)	34	68

Таким образом, из полученных данных следует, что в водных системах с повышенным уровнем минерализации скорость и степень конверсии двухатомных фенолов увеличивается вследствие реализации солевых эффектов. Повышение скорости очистки водных систем от фенолов при введении гетерогенной составляющей - бентонита, обусловлено его высокой каталитической активностью в реакции разложения пероксида водорода и адсорбционной активностью относительно фенолов. Одним из контролируемых параметров очистки окислительной системы от фенолов было ХПК. В результате определения ХПК гомогенной окислительной системы с природной водой была получена зависимость, представленная на рисунке

Рис. Кинетика изменения ХПК в гомогенной системе Н₂О (природная)-Н₂О₂ (С 10^-2 моль/л)

Полученную зависимость сложно интерпретировать однозначно. Однако следует отметить, что в течение первых 24 часов, ХПК резко уменьшается и остается достаточно низким еще 60-65 часов. В тоже время в гомогенной системе наблюдается увеличение Eh при одновременном понижениии рН. Данные параллельного контроля Еh и рН в окислительной системе представлены на рисунках.

Рис.7. Кинетика изменения рН в гомогенной системе с природной водой (Н₂О (природная)-Н₂О₂ (С 10^-2 моль/л).

Рис. 8. Кинетика изменения Еh в гомогенной системе с природной водой (Н₂О (природная)-Н₂О₂ (С 10^-2 моль/л).

Очевидно, это связано с тем, что в данный период времени в системе присутствует окислитель в достаточных концентрациях, и скорости конверсии фенолов максимальны. Так, в течение 24 часов наиболее легкоокисляемый гидрохинон расходуется практически полностью (рис. 4), тогда как концентрации пирокатехина и резорцина выходят на стационарные значения через 150 ч. резорцин и 205 пирокатехин (рис 2,3). В дальнейший период времени (50-150 часов), наблюдается понижение как рН так Eh и увеличение ХПК гомогенной системы. Очевидно, подкисление оказывает существенное влияние на скорость образования активных окислителей в системе, когда концентрация Н₂О₂ в ней мала и близка к значению в природной воде [31]. Дальнейшее увеличение ХПК в исследуемой системе очевидно связано с образованием различных продуктов окисления фенолов, обладающих восстановительными свойствами (н.п. бикарбоновые кислоты, продукты конденсации фенолов [47,48]), т.е. возникновением вторичного загрязнения в исследуемой системе. Следовательно, концентрация пероксида водорода 10^-2 моль/л недостаточна для полного окисления пирокатехина, резорцина, гидрохинона, в некаталитической системе в условиях повышенной минерализации. В тоже время ХПК в гетерогенной системе с природной водой уменьшается на всем протяжении эксперимента. Что очевидно связано с выводом фенолов и продуктов их окисления из объема раствора, вследствие их сорбции на бентоните.

Рис.7. . Кинетика изменения ХПК в гетерогенной системе с природной водой. (Н₂О (природная)-Н₂О₂ (С 10^-2 моль/л)-бентонит (m=10 г))

Параллельно с контролем ХПК в окислительных системах изучали кинетику изменения рН и окислительно-восстановительного потенциала Еh.

Полученные графические зависимости приведены на рисунках8,9.

Рис. 8. Кинетика изменения окислительно-восстановительного потенциала Еh, в гетерогенных системах с природной водой Н₂О (природная)-Н₂О₂ (С 10^-2 моль/л)-бентонит (m=10 г)

Рис. 9. Кинетика изменения рН, в гетерогенных системах с природной водой. Н₂О (природная)-Н₂О₂ (С 10^-2 моль/л)-бентонит (m=10 г).

Как видно из рисунков 8, 9 значение окислительно-восстановительного потенциала гетерогенной окислительной системы зависит от уровня рН в ней. Так рост Еh наблюдается в тот же период времени, что и рН (от 20 до 80 часов). Причем тот же период времени соответствует интенсивному снижению ХПК системы и высокой скорости конверсии фенолов.

Следует отметить, что значительная роль в поддержании рН среды гетерогенных систем в щелочной области принадлежит бентониту, который является амфолитом с преобладанием основных свойств (рН водной суспензии бентонита - 7,8-9,3) [49].

Показательны также зависимости, полученные при исследовании окислительной способности гетерогенных систем с бентонитом и природной водой в начальный период времени (рис.10)

Рис. 10 Кинетика изменения окислительно-восстановительного потенциала Еh, в гетерогенных системах с природной водой, в начальный период времени (t=2ч.)

Н₂О (природная)-Н₂О₂ (С 10^-2 моль/л)-бентонит (m=10 г)



Рис.11. Кинетика изменения ХПК в гетерогенной системе с природной водой в начальный период времени (t=3ч.).

(Н₂О (природная)-Н₂О₂ (С 10^-2 моль/л)-бентонит (m=10 г))

На графиках показано, что минимум ХПК, соответствует во времени максимальному значению Eh системы, за все время проведения эксперимента, и совпадает с периодом выхода обменных ионов Fe³⁺ из структуры бентонита [50]. Причем, значение Еh=6,0В соответствует значению окислительно-восстановительного потенциала в гомогенной системе Фентона (Раффа) с идентичными концентрациями Н₂О₂ и Fe³⁺ (Еh=6,03 В) [51], что подтверждает каталитическую функцию бентонита в исследованных системах.

Таким образом, благодаря наличию обменных катионов Fe³⁺ в структуре, буферному действию и протеканию необратимой адсорбции исследуемых фенолов на бентоните, скорость и степень их конверсии в гетерогенных системах с высокоминерализованной водой значительно выше, чем в гомогенных.

Выводы

1. Было установлено, что оптимальное разделение смеси пирокатехина, резорцина, гидрохинона достигается в растворителе бензол : этилацетат в соотношении 9:1, при Т=60?С.

2. Определили, что используемая вода пруда - отстойника является загрязненной по таким показателям как рН, ХПК, минерализация и содержит пирокатехин (48/мг/л), резорцин (64 мг/л), гидрохинон (35 мг/л).

3. В водных системах с повышенным уровнем минерализации скорость и степень конверсии двухатомных фенолов увеличивается вследствие реализации солевых эффектов.

4. Установили, что повышение скорости и степени конверсии фенолов в гетерогенных системах относительно гомогенных обусловлено наличием обменных катионов Fe³⁺ в структуре, буферному действию и протеканию необратимой адсорбции исследуемых фенолов на бентоните.

Список цитируемой литературы

1. Беспамятов Г.П., Кротов Ю.А. Предельно допустимые концентрации химических веществ в окружающей среде. Л.: Химия, 1985.-528 с.

2. Захаров Л.Н. Техника безопасности в химической лаборатории. Л.:Химия,1985.-184с.

3. Иванов П.Л. Предельно допустимые концентрации вредных веществ в воздухе и воде. 2-е изд., Л.: Химия.- 1975.-С.35-47.

4. Вредные вещества в промышленности / Под ред Н. В. Лазарева и И.Д. Радаскиной М., 1977.- Т. 3.-120 с.

5. Томилов А.П., Осадченко И.М., Фукс Н.Ш. Очистка промышленных стоков лакокрасочной промышленности // Журн. Химическая Промышленность - 1972 - №4 - С. 267-271.

6. Каталитические реакции и охрана окружающей среды / А.Я. Сычев, С.О. Травин, Г.Г. Дука, Ю.И. Скурлатов: Отв. ред. Д.Г. Батыр. Кишинев: Штиинца, 1983. -- 272 с.

7. Эрнестова Л.С., Скурлатов Ю.И. Образование OH- радикалов в процессе спонтанного разложения перекиси водорода // Ж.физ.химии. - 1984. - Т.58.- № 9. - С.2358-2360.

8. Свободные радикалы в биологии / У. Прайор, Д. Мид, Д. Борг и др.: Под ред. У. Прайор. М.:Мир, 1979.-Т. 2.-328 с.

9. Ингольд К. У., Робертс Б.Р. Реакции свободнорадикального замещения/ Под ред. И.П. Белецкой М.:Мир, 1974.-255 с.

10. Курс органической химии / В.Я. Чирва, Н.В. Толкачева, А.Е. Земляков: Министерство образ. и науки Украины, ТНУ им. В.И. Вернадского. - Симферополь, 2004.-Ч.3.-198с.

11. Петров А.А., Бальян Х.В., Трощенко А.Т. Органическая химия. М.:ВШ., 1969.-С.566.

12. Вишняков В.Г., Лохматова Т.Ф. Электрохимический метод очистки сточных вод. Обзоры по отдельным производствам химической промышленности. М.: изд. НИИТЭХИМ, 1974.- С.71-88.

13. Применение окислительных методов для очистки сточных вод нефтеперерабатывающих и нефтехимических производств./ Зубарев С.В., Кузнецова Е.В., Берзун Ю.С., Рубинская Э.В. М.: ЦНИИТЭНефте-хим.-1987.-С.64-85.

14. Галуткина К.А., Немченко А.Г., Рубинская Э.В. Использование метода химического окисления в процессе очистки сточных вод нефтеперерабатывающих и нефтехимических производств. //Тематический обзор. М.: ЦНИИТЭНефтехим - 1979.-С.76-98.

15. Лурье Ю.Ю., Краснов Б.П. Окислительные методы очистки сточных вод // ЖПХ-1964.-Т.37 - С. 864-867.

16. В.М.Бельков, Чои Санг Уон. Методы глубокой очистки сточных вод от нефтепродуктов.// Химическая промышленность.-1998-№ 5 - С. 14-22.

17. Сахарнов А.В. Очистка сточных вод и газовых выбросов в лакокрасочной промышленности. М.: Химия,- 1971.-144с.

18. Хайдин П.И., Роев Г.А., Яковлев Е.И. Современные методы очистки нефтесодержащих сточных вод. М.: Химия, 1990.-677с.

19. Яковлев С. В., Краснобородько И. Г., Рогов В. М. Технология электрохимической очистки воды. Л.: Стройиздат, Ленингр. отд-ние, 1987. - 312 с.

20. Проскуряков В.А., Шмидт Л.И. Очистка сточных вод в химической промышленности. Л.: Химия, 1977.- 455с.

21. Гринберг А.М. Обесфеноливание сточных вод коксохимических заводов. М.:Металлургия, 1968.-212с.

22. С.В. Яковлев, О.В. Демидов Современные решения по очистке природных и сточных вод. //Экология и пром. России - 1999. - №12 - С.12-15.

23. А.П. Аскользин, Л.Б. Бухгальтер Современные процессы очистки промышленных стоков // Экология и пром. России - 1997.-№ 5-С. 32-34.

24. Н.М. Алыков, Н.И. Воронин, Т.В. Алыкова и др. Использование сорбентов для технологии аналитической химии.// Журнал фундаментальных и прикладных исследований - 2002. - № 4 - С.12-17.

25. Богдановский Г.А. Химическая экология. М.: Изд-во МГУ, 1994. -237 с.

26. Тарасевич Ю. И. Природные сорбенты в процессах очистки воды. Киев: Наука, 1981. - 286 с.

27. Берри Л., Мейсон Б., Дитрих Р. Минералогия. М.: Мир, 1987.- 591 с.

28. Михейкин И. Д. Кислотный гетерогенный катализ // Соровский Образовательный Журнал.- 2001.-№5.- С.43-50

29. Зарубин Г.П. Санитарный контроль за эффективностью работы очистных сооружений бытовых сточных вод.-М.: Медицина, 1977.-135с.

30. Ласточкина Н.И. Методы определения качества природных вод.-М.:Медицина, 1990.- С.78-93.

31. Скурлатов Ю.И., Дука Г.Г. Химия и жизнь воды. - Кишинев: Картя Молдовянескэ, 1989. - 128с.

32. Руководство по аналитическому контролю сточных вод предприятий бытовой химии / И.А. Афанасьев, Б.А. Клевацкий, Н.Г. Ковалева, Р.С. Светлова, Г.Н. Борисова, З.У. Колюхова - М. 1979.-199 с.(Ротапринт Мос ВНИИ химпроекта)

33. Чибисова Н.В. Практикум по экологической химии: Учебное пособие/ Калининградский университет.- Калининград, 1999.- 94с.

34. Коренман Н. М. Методы количественного химического анализа. М.: Химия, 1989.-118 с.

35. Лурье Ю. Ю., Рыбников А. И. Химический анализ производственных сточных вод. М.: Химия, 1974.-395 с.

36. Кабардин С.А., Макаров К.А. Тонкослойная хроматография в органической химии. М: Химия, 1978.-125 с.

37. Стромберг А. Г., Семченко Д. П. Физическая химия. М.: Высш. шк., 2001.-526 с.

38. Основы аналитической химии: В 2 кн./ Под ред. Ю. А. Золотова. -2-е изд., перераб. и доп. - М.: Высшая школа, 2002. Кн. 1: Общие вопросы. Методы разделения / Т. А. Большова, Г. Д. Брыкина, А. В. Гармаш и др. - 351 с.

39. Аналитическая химия: Учебное пособие для студентов фармацевтических вузов и ф-тов III-IV уровня акредитации: Пер. с укр. / В. В. Болотов, О. М. Гайдукевич, О. М. Свечникова и др.; Под об. Ред. В. В. Болотова. - Х.: Изд-во НФАУ; Золотые страницы, 2001. - 456 с.

40. Кульский П. А, Даль В. В., Проблемы чистой воды. К. Наукова думка, 1974 г.- 229 с.

41. Бейерман, Клаус. Определение следовых количеств органических веществ: с англ. А. А. Кирюшкина. М.:Мир, 1987 г.-462 с.

42. Панченков Г. М., Лебедев В.П. Химическая кинетика и катализ. Учебное пособие для ВУЗов. - 3-е изд. испр. и доп. - М., Химия, 1985. - 592 с.

43. Алесковский В.Б. Физико-химические методы анализа. Практическое руководство. М.: Химия,1964. - 452 с.

44. Першина К.Д. Вяткина О.В. Використання систем Н₂О₂ -бентоніт для очищення стічних вод від фенолів // Вісник Львів. Ун-ту.-2005.-Вип.46.-С.140-147.

45. Вяткина О.В. Адсорбция и окислительная деструкция фенолов на монтмориллонитах в водных средах в присутствии перекиси водорода // Украинский химический журнал.-2006.-Т 72.-№1.- С.44-47.

46. Першина Е. Д., Вяткина О. В. Использование монтмориллонита в очистке сточных вод от фенольных соединений // Учёные записки Таврического национального университета им. В. И. Вернадского.-2005.-Т. 18 (58).-№2.-С.69-71.

47. . Andrzej L. Sobolewski, Domcke W. Photoinduced electron and proton transfer in phenol and its clusters with water and ammonia // J. Phys. Chem., A. - 2001.- Vol.105.-P. 9275-9283.

48. Harmankaya M., GUNDUZ G. Catalytic oxidation of phenol in aqueous solution // Tr. J. of Engineering and Environmental Sciences. - 1998. - Vol.22. - P. 9-15.

49. Вяткина О. В. Першина Е. Д. Аблякимова Э. З., Изучение ионообменной адсобции бентонита с помощью потенциометрического титрования. (X Львовские химические чтения), Л.Н.У. им.. И. Франка 30.05.05 /тезисы докладов.- Львов.-2005.-А12.

50. Вяткина О. В., Першина Е. Д. Влияние степени дисперсности бентонита на кинетику распада пероксида водорода в водных средах // Учёные записки Таврического национального университета им. В. И. Вернадского.-2002.-Т. 15(54).-№1.-С.81-85.

51. Вяткина О.В., Стрижевский А.И., Першина Е.Д. Окислительно-восстановительные процессы в природной воде //Вісник Харківського Національного університету.-2005.-Вип. 12(35).-№ 648.-С.108-111.

52. Ferrage E., Lanson B., Sakharov B.A., Drits V.A. Investigation of smectite hydration properties by modeling experimental X-ray diffractions patterns: Part I. Montmorillonite hydration properties // American Mineralogist. - 2005. -Vol.90. - P. 1358-1374.

53. Harrane A., Meghabar R., Belbachir M. A protons exchanged montmorillonite clay as an efficient catalyst for the reaction of isobutylene polymerization // Int. J. Mol. Sci. -2002.-Vol.3. - P.790-800.

54. Lee Ch., Yoon. J. Temperature dependence of hydroxyl radical formation in the hv/Fe(3+)/H₂O₂ and Fe(3+)/ H₂O₂ systems // Chemosphere.-2004.-Vol.56.- P.923-934.

55. Simoyi R.H., De Kepper P., Epstein I.R., Kustin K. Reaction between permanganate ion and hydrogen peroxide: kinetics and mechanism of initial phase of the reaction // Inorg. Chem. - 1986. - Vol.25. - P.538-542.

Приложение А.

Зависимость массы хроматографического пятна от концентрации раствора гидрохинона.

Рис. Зависимость массы хроматографического пятна от концентрации раствора резорцина.



Рис. Зависимость массы хроматографического пятна от концентрации раствора пирокатехина.

Приложение 2.

Рис. Зависимость оптической плотности растворов сульфосалицилата железа (III) рН 9 от исходной концентрации железа (III).

Размещено на Allbest.ru